1、中国环境科学 2023,43(8)：40654079 China Environmental Science 张 锋,李军华,李 宁,等.菌剂对污泥生物干化系统蛋白质降解的影响 J.中国环境科学,2023,43(8):4065-4079.Zhang F,Li J H,Li N,et al.The effect of microbial agent on the protein degradation of sludge biological drying systems J.China Environmental Science,2023,43(8):4065-4079.菌剂对污泥生物干化系统
2、蛋白质降解的影响 张 锋1,李军华1,李 宁1,2*,苏明雪2(1.合肥工业大学化学与化工学院,安徽 合肥 230009；2.合肥水泥研究设计院有限公司,安徽 合肥 230022)摘要：通过 EM 菌剂、A 菌剂以及 A+EM 菌剂启动污泥生物干化系统,探究不同菌剂对污泥生物干化系统启动过程中有机质尤其是蛋白质降解过程的影响.实验结果表明,不同菌剂接种的生物干化系统中蛋白质的降解程度呈现明显差异,EM 组、A 组、A+EM 组蛋白质含量分别降低 25.4%、20.1%、34.2%,菌剂 A+EM 组蛋白质降解最为迅速.蛋白质高效降解为微生物提供丰富的氮源,使得 A+EM 组总糖、脂肪降解量达至
3、最高的 63.1%和 30.2%.此外,在 A+EM 组有机物高效降解的同时,污泥堆体的腐殖化进程呈现了减缓趋势.微生物分析结果表明,与其他两组相比,菌剂 A+EM 组中与升温相关的嗜热菌(50)丰度在高温期显著增加;参与蛋白质降解的氨化细菌与氨化古菌丰度均高于其它两组.结合代谢途径分析结果,EM 和 A 两种菌剂的复配加强了生物干化系统中柠檬酸、糖酵解、磷酸戊糖循环,促进了蛋白质向氨氮的转化以及微生物对氨基酸、葡萄糖等物质的产生与利用,这是腐殖化进程减缓的重要原因之一.关键词：污泥；生物干化；代谢调控；群落结构；蛋白质 中图分类号：X705,X172 文献标识码：A 文章编号：1000-69
4、23(2023)08-4065-15 The effect of microbial agent on the protein degradation of sludge biological drying systems.ZHANG Feng1,LI Jun-hua1,LI Ning1,2*,SU Ming-xue2(1.School of Chemistry and Chemical Engineering,Hefei University of Technology,Hefei 230009,China)；2.Hefei Cement Research&Design Institute
5、Corporation Ltd,Hefei 230022,China).China Environmental Science,2023,43(8)：40654079 Abstract：Microbial agent EM,microbial agent A,and microbial agent A+EM were used to start the experiment of sludge biological drying systems.The influence of different microbial agents on the degradation of organic m
6、atters,especially proteins,during the startup of sludge biological drying systems was exploded.The degree of protein degradation was significantly different in the biodrying systems inoculated with different microbial agents.The protein content of EM group,A group and A+EM group decreased by 25.4%,2
7、0.1%,and 34.2%,and the protein degradation of A+EM group was the most rapid.The efficient protein degradation provided abundant nitrogen sources for microorganisms,which promoted the degradation of polysaccharides and fats in A+EM group with the highest of 63.1%and 30.2%.In addition,the organic matt
8、ers in A+EM group degraded efficiently,and the humification process of sludge pile showed a retarding trend.Compared with the other two groups,the abundance of thermophilic bacteria(50)was related to the increase of temperature in the A+EM group during the thermophilic period.Especially,the abundanc
9、e of ammonia-oxidizing bacteria and archaea involved in protein degradation were higher than those in the other two groups.Meanwhile,the results of metabolic pathway analysis indicated the combination of the two microbial agents strengthened tricarboxylic acid,glycolysis,and pentose phosphate cycles
10、.The conversion of protein to ammonia nitrogen and the production and utilization of amino acids such as glucose was aslo promoted by microorganisms,which was one of the important reasons for slowing down the humification process.Key words：sludge；biodrying；metabolic control；community structure；prote
11、in 随着我国城镇化进程加快,城市污水厂的污泥产生量日愈增加,预计 2025 年将突破 9000 万 t1.为了减少巨量污泥所带来的负面影响,实现其在焚烧发电、土地及建材等领域的资源化利用,需要对其进行干化处理.传统的污泥干化方法(热干化、太阳能干化等)存在能耗高或效率低的问题2-3,生物干化技术因其低污染和低能耗的特点,在污泥资源化领域受到了广泛关注4.在污泥生物干化过程中,污泥所含有的蛋白质、总糖、脂肪等有机物能够为微生物提供养分与能量,这些有机物首先会被微生物降解成小分子物质或者中间体,继而参与到三羧酸循环等矿化过程5-6或者作为腐殖质前体参与腐殖化 收稿日期：2022-12-20 基金
12、项目：安徽省自然科学基金资助项目(2008085ME1611);国家重点研发计划项目(2020YFC1908700)*责任作者,高级工程师, 4066 中 国 环 境 科 学 43 卷 过程7.学者们一般通过对曝气、调理剂、搅拌频率等工艺参数进行调控,保障生物干化系统的堆体环境更加适宜有益微生物的生长与繁殖8-9.污泥生物干化系统中有益的土著微生物数量一般不足,并且微生物的生长发育与新陈代谢受到自由空域、水分、碳源等众多因素的影响2,10,其中蛋白质及其分解产物多肽、氨基酸等生物分子(氮源)是最为关键的制约因素11.学者们通常将功能性微生物(单株菌、菌剂、返混料等)接种至生物干化系统以提高有益
13、微生物的数量,促进以蛋白质为代表的有机质分解.Cai 等12向污泥生物干化系统中接种一株嗜热淀粉芽孢杆菌(Bacillus thermoamylovorans),发现其能够分泌与蛋白质降解相关的水解酶并在高温期快速繁殖,促进了蛋白质的降解.Bian 等13向有60oC 辅热的污泥生物干化系统中加入 4%(干基)以芽孢杆菌(Bacillus)为主的菌剂,快速提升了芽孢杆菌等嗜热菌的丰度,加速了蛋白质的降解与堆体的腐殖化.Wu 等14将超高温生物干化(80)后的产品作为接种菌剂加入污泥生物干化系统,提升了污泥 鞘 脂 杆 菌(Sphingobacterium)、假 单 胞 菌(Pseudomona
14、d)等高温菌的丰度,促进了溶解性蛋白质、总糖的产生与利用.接种外源微生物促进以蛋白质为代表的有机质高效利用的核心在于强化其碳、氮代谢15.微生物代谢与有机质降解和转化之间关系的研究在好氧堆肥系统中较为丰富:如通过接种菌剂提高部分氨基酸代谢、碳水化合物代谢基因的丰度,促进堆体固碳与固氮16-17.污泥生物干化与好氧堆肥在微生物代谢相关研究中有着显著区别:好氧堆肥的主要目的是减弱三羧酸循环并促进氨基酸、含羧基和羟基等物质参与腐殖化18-21;而生物干化系统微生物代谢研究的重点是如何促进微生物对蛋白质等有机质的直接利用或完全矿化以提升碳、氮等代谢基因丰度加速能量产生.Cai等12通过在污泥生物干化中
15、接种嗜热淀粉芽孢杆菌后,发现编码转氨酶、酰胺水解酶、糖苷水解酶、糖苷转移酶等基因的丰度以及与氨基酸、碳水化合物转化相关的微生物代谢增强.然而,接种单一菌株对微生物群落代谢的影响有限,尚难以快速形成优势菌群,接种复合菌剂能够显著加速微生物迭代,构建稳定且复杂的群落结构22.但现阶段以接种复合菌剂调控污泥生物干化系统中微生物代谢的研究较为缺乏.本研究采用能够促进氨基酸代谢(胱氨酸、蛋氨酸等)的 EM 菌剂23与能够促进碳代谢(TCA、脂肪酸氧化等)的 A 菌剂15,24以及 A+EM菌剂(等质量混合)做为接种菌剂,探究在污泥生物干化系统中,菌剂对蛋白质、总糖、脂肪的降解和堆体腐殖化的影响,以及对微
16、生物群落结构、代谢功能的作用机制.1 材料与方法 1.1 材料 污泥来自合肥王小郢污水处理厂新鲜脱水污泥,锯末辅料来自合肥(三木园艺),粒径在 2mm 以内.原料理化参数见表 1.表 1 原料理化性质 Table 1 The physical and chemical properties of raw materials 基础分析 元素分析 原料 有机质(%)含水率(%)pH 值 C(%)H(%)N(%)S(%)污泥 49.152.3 83.21.4 6.700.2 24.03.4 4.250.8 4.440.59 0.320.30 锯末 98.011.0 11.42.0 6.300.4 4
17、7.82.8 6.191.5-注:-为未检出.1.2 实验装置 实验装置为滚筒式生物干化反应器,滚筒长2.1m,内径为 0.6m,有效容积 600L,实际物料填充体积 300L;反应器配有曝气系统,可控制曝气量、曝气频率.1.3 实验设计 每组实验周期为 5d,堆体经历温度上升至高温期并降低至 50的完整区间.原始物料是由污泥与锯末质量比 3:1 均匀混合组成.通风量设置为 16L/(h-1kg-1)(湿重),间歇通风以 30min 为一个曝气周期,设置为 10min-开/20min-闭.实验中所采用的菌剂为:EM 菌剂、A 菌剂以及 A+EM 菌剂(EM 菌剂与8 期 张 锋等：菌剂对污泥生
18、物干化系统蛋白质降解的影响 4067 A 菌剂复配而成);EM 菌剂来自广西泛楷农业科技有限公司,A 菌剂由实验室自制,两者均为干态粉剂;EM 菌剂的载体为米糠,A 菌剂的载体为玉米粉、淀粉.EM 菌剂主要微生物包括:Chloroplast25占比22.1%,具有降解羧酸、醇以及酮类小分子物质的功能;Pantoea占 比13.0%26,具 有 固 氮 作 用;Burkholderia-Caballeronia-Paraburkholderia27占比 11.8%,具有消灭病原体、促进植物生长的能力,但 在 生 物 干 化 系 统 的 作 用 还 需 进 一 步 分析;Methylorubrum
19、28占比 10.1%,具有降解甲酸等含甲 基 片 段 小 分 子 物 质 的 能 力;Allorhizobium-Neorhizobium-Pararhizobium-Rhizobium29占比5.1%,能够以氨氮为氮源供自身生长繁殖.A 菌剂主要微生物包括:Bacillus30占比 31.8%,能够高效降解蛋白质、总糖等有机物;Lactobacillus31占比 9.1%,具有将碳水化合物转化为乳酸、乙酸、甲酸的能力;Pantoea占比7.8%;Corynebacterium32占比7.4%,具有硝化的能力;Brevibacillus33占比 3.7%,能够降解碳水化合物.本研究共设置 4
20、个实验组,分别是未添加菌剂 CK 组、EM 组、A 组、A+EM 组,各组配比情况见表 2.表 2 原料配比 Table 2 Raw material ratio 实验组 原料配比 污泥质量(kg)辅料质量(kg)菌剂质量(kg)pH 值含水率(%)A+EM 3:1:0.04 75 25 1.0 6.80.166.00.5EM 3:1:0.04 75 25 1.0 6.80.165.31.5A 3:1:0.04 75 25 1.0 6.90.165.02.4CK 3:1:0 75 25 1.0 6.60.266.01.0 1.4 基础理化分析 每天下午 2:00 在反应器前、中、后 3 部分各
21、取150g 新鲜样品,并做匀质化处理.然后将污泥分为 3份,一份鲜样用于 pH 值、电导率、含水率、铵态氮、亚硝态氮、硝态氮的测定;一份风干样用于蛋白质、总糖、脂肪、腐殖质的测定;另一份在-20下冷藏,用于微生物分析.温度计(妙昕,TH40G4-EX)每隔 1h记录堆体温度和环境温度.含水率的测定是在105下烘干24h,样品烘干前后的质量差值与烘干后样品质量的百分比即为含水率.pH 值和电导率的测定是将鲜样按照固液比 1:10(m/v)与超纯水混合,在150r/min 下震荡 1h 后,使用 pH 计(梅特勒 FE28-Standard)、电导率仪(奥豪斯 ST 3100C)测定.氨态氮、亚硝
22、态氮和硝态氮的测定是将新鲜样品与氯化钾溶液(KCL:1mol/L)按照固液比 1:10(m/v)浸提,在离心力6790g下离心5min并过0.45m滤膜,再由分光光度法测定34.氨气和挥发性有机质采用便携式气体检测仪(GT-1000-F05,深圳)在出气口测定5min 内暴露浓度的最大值.1.5 有机物分析 蛋白质的测定方法是向 1.0g 干样中加入 10mL浓硫酸、4.0g 定氮催化剂(3.6gK2SO4、0.4gCuSO4),并在 420下消解 1.5h 后由全自动凯氏定氮仪(海能 K9840)测定;总糖的测定方法是向0.5g干样中加入 50mL 6mol/L 的浓盐酸,并在 100下消解
23、 5min后采用苯酚硫酸法测定35;脂肪的测定方法是取1.0g 干样,使用石油醚进行萃取,萃取脂肪的质量(mg)与干物质的质量(g)之比即为脂肪含量.腐殖质的三维荧光光谱由荧光分光光度计(日立 F4600)测定,其分析方法如下:将 0.1mol/L 焦磷酸钠、0.1mol/L氢氧化钠的混合液与样品(m/v=1:25)浸提36,在离心力 10610g 下离心 5min,过 0.45m 水系滤膜,稀释后上机,并通过平行因子法对数据进行分析37.1.6 微生物分析 微生物多样性是取初始与最高温当日的样品进行 16SrDNA 高通量测序(具体取样点为 CK0d、CK2d、A0d、A5d、EM0d、EM
24、2d、A+EM0d、A+EM2d),根据 E.Z.N.A.soil DNA kit(Omega Bio-tek,Norcross,GA,U.S.)操作流程对微生物群落总基因组 DNA 进行抽提,使用 NanoDrop2000(美国 Thermo Scientific 公司)测定 DNA 浓度和纯度,并以 DNA 为模板,使用携带 Barcode 序列的细菌上游引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCGA)与下游引物806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)、古菌上游引物 524F10extF(TGYCAGCCGCCGCGGTAA)和下游引物 Arch958RmodR(YCC
25、GGCGTTGAVTC-CAAT)对16SrDNA的V3-V4可变区进行PCR扩增;后使用 Illumina 公司的 Miseq PE300 平台进行测序(上海美吉生物医药科技有限公司),测序得到的数据在美吉生物平台(https:/ 数据库,SRA 号:PRJNA912373.分析结果采用Origin8.0 绘图.4068 中 国 环 境 科 学 43 卷 2 结果与讨论 2.1 污泥生物干化效果 生物干化系统中温度是影响干化效果的重要参数.由图 1(a)可知,接种菌剂的实验组升温速率、最高温度与高温期维持时间均优于空白组.其中,相较于 EM 与 A 组,A+EM 组堆体温度在 20h 内上升
26、至50,48h 达到最高温度 73.5,并在 50、60、70以上分别维持了 120h、60h 和 20h,生物干化效果明显提升.由图 1(b)可知,堆体含水率初始值控制在 65%左右,随后含水率逐渐降低.其中,A+EM 组升温快、温度高、高温期长,这促进了污泥中水分的蒸发,加速了含水率下降8.图 1(c)中,初始期各实验组的 pH 值维持在 6.87.1,随后 pH 值逐渐升高.pH 值升高的原因通常是蛋白质、多肽降解产生的胺类和氨氮等物质累积所致,但高 pH 值会抑制微生物活性,致使堆体温度下降.电导率(EC)的变化是衡量腐熟程度的指标,也反映了可溶性盐含量的变化.在图1(d)中,EM、A
27、+EM 组电导率先上升至 719S/cm,928S/cm,后下降至 398S/cm,568S/cm;A 组电导率在第4d迅速上升至710S/cm;电导率的升高可能是由高温、高浓度盐离子(铵、钾离子等)和水溶性物质等共同影响所致,而降低一般是受到氨气挥发、离子沉淀等影响38.图 1 各组生物干化系统中温度、含水率、pH 值、电导率的动态变化 Fig.1 Dynamic changes of temperature,moisture content,pH,and conductivity in each group of biodrying system 2.2 有机物的降解与转化 2.2.1 蛋
28、白质、总糖、脂肪的降解 蛋白质、总糖、脂肪是污泥有机质中的主要成分,它们能够为微生物代谢提供丰富的碳源和氮源.由图 2(a)(c)可知,3 种有机质降解率从高到底依次是总糖、蛋白质、脂肪.在 CK 组中蛋白质、总糖、脂肪分别下降 12.5%、26.7%、11.2%;在 EM 组分别下降 25.4%、48.1%、13.0%;在 A 组分别下降 20.1%、50.2%、34.0%;在A+EM 组分别下降 34.2%、63.1%、30.2%.这些有机质在降解过程中会释放大量的热,提升生物干化堆体温度.高温能够进一步促进蛋白质、总糖、脂肪的溶解,加速氧传递与溶解基质扩散,这为蛋白质、总糖、脂肪快速降解
29、创造了条件39.在好氧条件下,蛋白质降解过程中会产生多肽、氨基酸等物质;总糖降解过程中能够产生葡萄糖、丙酮酸等物质;脂肪降解过程中能够转化为脂肪酸与甘油等物质.蛋白质降解产生氨基酸能够作为腐殖化前体;总糖可作为微生物主要的能量与碳源,促进脂肪酸向腐殖酸的转化,并通过美拉德反应参与到腐殖酸的形成40.这些有机物在降解期间产生的有机酸与无机盐会影响 pH 值与电导8 期 张 锋等：菌剂对污泥生物干化系统蛋白质降解的影响 4069 率41,而氨氮类碱性物质的存在会大幅度减弱有机酸对 pH 值的影响.生物干化系统中总糖、脂肪的降解与电导率之间的关系尚需进一步研究,初步推测降解过程中二氧化碳的溶解或者碳
30、酸盐及碳酸氢盐的生成会影响电导率.A 组与 EM 组总糖降解率相近,但EM 组蛋白质降解速率更快,说明 EM 组能够更好的促进有机氮的转化,提供更多的氮素供微生物利用,减弱了碳氮耦合对有机物利用的限制,这与A+EM组具有更好有机质降解效果相吻合42.蛋白质降解过程中所产生的氨氮能够引起 pH值、电导率的变化,进而影响微生物群落结构43.图2(d)(f)中,A+EM 组氨化作用更为显著,蛋白质转化为氨氮迅速,使得堆体 pH 值与电导率快速升高,表明 A+EM 组氨化菌的活性相对较高.整个过程中,A+EM组亚硝态氮与硝态氮的含量远低于EM组,这可能是由于高温、高 pH 值促进氨氮的挥发并抑制硝化作
31、用,影响微生物群落中硝化菌的丰度与活性44.微生物在分解碳水化合物的同时,也分解氮源物质以满足自身细胞构建与新陈代谢活动的需要,这是 A+EM 组与其它组氮转化能力存在差异的原因所在.在图 2(g)和 2(h)中,氨气与挥发性有机质的变化皆呈先上升后下降趋势,菌剂 A+EM 组氨气与挥发性有机质的暴露浓度高于其它组,这与 A+EM组堆体温度、pH 值、电导率升高的结果相吻合.图 2 各组生物干化系统中总糖、蛋白质、脂肪、氨氮、亚硝态氮、硝态氮、氨气、挥发性有机质的动态变化 Fig.2 Dynamic changes of total sugars,proteins,fats,ammonia n
32、itrogen,nitrite nitrogen,nitrate nitrogen,ammonia gas,and volatile organic matter in each group of biodrying system 2.2.2 有机物的腐殖化 蛋白质、总糖、脂肪等有机物能够被微生物分解成氨基酸、含羧基与羟基类物质,这些产物不仅仅只参与到矿化过程,生成无机物并释放气体;也能够作为前体参与腐殖化过程,生成腐殖质5-7.在图 3(a)与 3(b)中,四组实验共 12 个样品的三维荧光数据经过平行因子分析后分离出 C1与 C2 两个组分;组分 C1(Ex=250/320nm,Em=43
33、8nm)为类富里酸类物质,组分 C2(Ex=260/400nm,Em=500nm)为类胡敏酸类物质45.最大荧光强度(Fmax)能够反映生物干化不同阶段各组分的相对含量.4070 中 国 环 境 科 学 43 卷 图 3 各组中三维荧光平行因子分析组分及其最大荧光强度的变化 Fig.3 Variation of 3D fluorescence parallel factor analysis components and their maximum fluorescence intensity in each group 在图3(c)中,CK组C1逐渐增加,其原因是蛋白质与可溶性微生物副产品向
34、富里酸转化所致46.与 CK组分相比,EM组C1先增后减,C2持续增加,说明不稳定的富里酸在快速生成并向稳定的胡敏酸组分转化.A组与A+EM组C1的最大荧光强度整体低于CK与EM组,说明A组与A+EM组的微生物能够更好的利用富里酸或其前体.类富里酸(C1)与类胡敏酸(C2)的含量呈现动态变化的趋势,当产生量高于利用量时,其最大荧光强度升高.A组C1先增后减,C2先减后增,说明A组微生物促进了前体向富里酸的转化,同时减缓了胡敏酸的生成.腐殖质的转化会受到 pH 值、温度等环境因素的影响.pH 值升高能够减少腐殖质与金属阳离子的络合机率,影响腐殖质的稳定47;高温能够加速以蛋白质为代表的有机物的降
35、解,为腐殖质的形成提供充分的前体42.A+EM 组 C1 与其它组变化不同,呈现不断下降的趋势.结合 2.2.1 部分所述的温度、pH 值变化与有机物降解情况,可以推测出菌剂A+EM 组中微生物对前体或富里酸利用的效果优于任一组,腐殖化进程减缓48.2.3 细菌的变化 2.3.1 细菌 多样性指数变化 多样性指数主要用于描述生物干化过程中微生物群落物种的丰富度、多样性等信息;其中,Chao 指数用于反映群落丰富度;Shannon 指数和 Simpson 指数反映了群落的多样性;Shannoneven 指数、Simpsoneven 指数反应了群落的均匀度.8 个样本中细菌 多样性指数如表 3 所
36、示,高温期,各组细菌的 多样性指数发生变化,菌剂调控改变了微生物的多样性、均匀性、丰富度.EM组、A 组、A+EM 组 Shannon 指数分别从 6.19、5.86、5.71 降至 4.69、5.62、5.45;Shannoneven 指数分别从0.890、0.839、0.831 降至 0.760、0.815、0.804;相较于 EM 菌剂,复配 EM 与 A 菌剂能够相对提高微生物的多样性和丰富度,这表明通过复配进行菌剂调控更有利于提升生物干化系统中嗜热微生物生长繁殖.表 3 细菌 多样性指数 Table 3 The diversity index of bacteria 时期 chaos
37、hannonsimpson shannoneven simpsonevenCK0d 10146.25 0.0032 0.903 0.3036 CK2d 9396.22 0.0033 0.908 0.3144 EM0d 10516.19 0.0038 0.890 0.2500 EM2d 4794.69 0.0244 0.760 0.0852 A0d 10835.86 0.0083 0.839 0.1111 A5d 9995.62 0.0189 0.815 0.0527 A+EM0d9685.71 0.0102 0.831 0.1008 A+EM2d8885.45 0.0148 0.804 0.0
38、760 2.3.2 细菌相似性变化 Venn 图表达了生物干化各组样本中共有和独有的微生物.由图 4(a)和 4(b)可知,EM 组、A 组、A+EM 组分别与 CK 组共有的扩增序列变体(ASV)单元数目从 672、501、476 减少为 227、348、334,这表明菌剂调控显著改变了微生物组成.EM 组与 A+EM、A 组与 A+EM 组共有的ASV 数目分别从 430、700 减少至 232、394,A 组高温期的微生物组成与 A+EM 组更为相似.在 EM 组、A 组分别与 A+EM 组共有的 ASV 单元中,EM 组独8 期 张 锋等：菌剂对污泥生物干化系统蛋白质降解的影响 407
39、1 属的 ASV 单元为 238,A 组独属的 ASV 单元为 98,这些独属 ASV 单元可能是影响 A+EM 组微生物群落的关键.图 4 细菌 Venn 图 Fig.4 Veen diagram of bacteria 2.3.3 门、属水平细菌丰度的变化 在生物干化系统中,微生物的群落结构影响着蛋白质、总糖、脂肪等有机质的降解与转化,并决定了生物干化的效果.由 图 5(a)可 知,主 要 优 势 菌 门 包 括 厚 壁 菌 门(Firmicutes)、变形菌门(Proteobacteria)、放线菌门(Actinobacteriota)、绿弯菌门(Chloroflexi);其中,厚壁菌门
40、能够参与蛋白质、脂肪、总糖等有机物的降解,变形菌门可以高效利用蛋白质和碳水化合物,放线菌门通过产生水解酶和分泌抗生素,降解难降解的有机质和杀灭病原体49.在高温期,厚壁菌门、放线菌门、变形菌门在 EM 组丰度分别为 57.0%、8.2%、17.2%,在 A 组丰度分别为 6.0%、33.1%、33.0%,在A+EM 组丰度分别为 47.4%、17.3%、12.9%;这表明菌剂调控主要通过提高厚壁菌门、放线菌门的丰度来重塑微生物群落结构,进而促进蛋白质等有机物的降解.绿湾菌门是一种兼性厌氧菌,能够将有机质降解产生的葡萄糖与氨基酸转化成脂肪酸、乙酸盐等物质50-51.高温期,EM 组、A 组绿湾菌
41、门的丰度分别从 11.8%、13.06%降至 6.2%、8.4%,A+EM 组绿湾菌门丰度从 9.01%升至 11.2%,这可能是由于A+EM 组与其它组相比,氧气的消耗量高更容易为绿湾菌门提供一个适宜的微厌氧环境.由图 5(b)可知,芽孢杆菌(Bacillus)、乳酸菌(Lactobacillus)、棒状杆菌(Corynebacterium)、短杆菌(Brevibacterium)的丰度在 A 菌剂中占比远高于EM 菌剂,泛菌(Pantoea)、甲基杆菌(Methylorubrum)、伯克霍尔德氏菌(Paraburkholderia)、乳酸球菌(Enterococcus)的丰度在EM菌剂中占
42、比远高于A菌剂,而余下的微生物丰度相近且占比较小.菌剂的组成能够显著影响系统中微生物的群落结构,EM 组、A 组、A+EM 组中初始期耐热细菌丰度在高温期间显 著 增 加.在 图 5(d)中,EM 组 中 地 芽 孢杆 菌(Geobacillus 14.4%)、短 芽 孢 杆 菌(Brevibacillus 11.1%)、脲芽孢杆菌(Ureibacillus 8.0%)等属于厚壁菌门的微生物丰度显著提高,它们能够对蛋白质进行降解与利用52.蛋白质的降解也为硝化与反硝化细菌(Niabella、Saccharimonadales、Pseudoxanthomonas)提供能量与底物,使得其丰度有所增
43、加.EM 菌剂中的优势菌并没有在EM2d内出现,这可能与EM中的优势菌-泛菌、甲基杆菌、伯克霍尔德氏菌等中温菌的迭代更新快有关.接种 EM 菌能够促进蛋白质降解、pH 值升高并释放大量的热,为高温菌生长发育提供条件;菌剂中存在的耐高温芽孢杆菌可能并不适应污泥环境,促使土著微生物中的地芽孢杆菌与脲芽孢杆占据主导地位.在图 5(e)中,A 组的谷氨酸 杆 菌(Glutamicibacter 12.9%)、假 单 胞 菌 属(Pseudomonas 6.8%)、链霉菌属(Streptomyces 6.4%)的丰度显著提高,验证了陈同斌等人的研究结果53.假单胞菌是一种反硝化菌,能够降解蛋白质与纤维素
44、;链霉菌属常出现在中高温区域,且对总糖有高效的降解能力.假单胞菌与不动杆菌(Acinetobacte)在A 组高温期与 A 菌剂组成中均占据优势地位.Lactobacillus、Weissella 都属于乳酸菌,在生物干化过程中会产生乳酸,使得 A 组 pH 值上升缓慢54;A菌剂与土著微生物都含有芽孢杆菌,但并没有占据主导地位,表明 A 组与 EM 组优势高温菌属的不同是其理化性质与有机质降解存在差异的原因所在.在图5(f)中,接种A+EM菌剂显著提升了高温期脲芽4072 中 国 环 境 科 学 43 卷 孢杆(18.0%)、芽孢杆菌(8.6%)、短芽孢杆菌(4.7%)的丰度,它们降解蛋白质
45、所产生的含氮物质能够增强降解总糖、脂肪微生物的活性55.A+EM 组中的优势高温菌挤占了 Kouleothrix、C10-SB1A、Microthrix等土著嗜热微生物的生存空间,使得其丰度逐渐降低.但相较于初始期,部分土著微生物的丰度有所增加,可能是 A+EM 组优势菌与土著微生物之间需要相互合作来促进高温期有机物的利用56.图 5 各组细菌丰度的变化 Fig.5 Variation of bacterial gene abundance in each group 图(a)表示门水平丰度;(b)表示菌剂属水平组成;图(c)(d)(e)(f)分别表示 CK、EM、A、A+EM 组前 10 属
46、的丰度 2.4 古菌的变化 表 4 古菌 多样性指数 Table 4 The diversity index of archaea 时期 chao shannon simpson shannoneven simpsonevenCK0d 162 3.40 0.0860 0.668 0.0717 CK2d 142 3.28 0.0924 0.663 0.0762 EM0d 147 3.41 0.0820 0.685 0.0829 EM2d 135 3.20 0.0851 0.652 0.0870 A0d 49 3.01 0.0820 0.775 0.246 A5d 55 3.05 0.0780 0
47、.761 0.2325 A+EM0d 43 3.06 0.0753 0.814 0.3088 A+EM2d 57 3.29 0.0586 0.814 0.2992 2.4.1 古菌 多样性指数变化 由表 4 可知,A 组、A+EM 组初始期微生物群落丰富度较为接近,其Chao指数分别为49与43,低于CK与EM组的162、147,这可能是因为菌剂与土著古菌之间具有一定的竞争关系.A+EM 组 Shannon 指数从 3.06 升至3.29,Simpson指数从0.0753降至0.0586,变化幅度高于其它组;而 Shannoneven 指数、Simpsoneven 指数基本没有变化,这表明菌剂
48、调控减弱了古菌丰富度,提升了古菌多样性,但是对古菌均匀度的影响较小.2.4.2 古菌相似性变化 由图 6(a)和 6(b)可知,古菌 ASV 单元数量水平虽然远低于细菌,但也发生相对显著的变化.EM 组独属的古菌 ASV 单元数目显著增加,说明 EM 菌剂促进了能够在高温期存活的8 期 张 锋等：菌剂对污泥生物干化系统蛋白质降解的影响 4073 古菌丰度.此外,初始期 A+EM 组与 A 组、EM 组共有的 ASV 数目分别为 27、31,高温期共有的 ASV数目分别为 29、43,表明高温期 A+EM 组与 EM 组古菌的组成更为相似.图 6 古菌 Venn 图变化 Fig.6 Veen d
49、iagram of archaea 2.4.3 门、属水平古菌丰度的变化 古菌能够适应高温、高盐碱的环境并参与到细菌对含碳、氮等物质利用的过程57-58.在图 7(a)中,古菌主要由广古菌门(Euryarchaeota)、盐杆菌门(Halobacterota)、泉古菌门(Crenarchaeota)构成;其中,具有产甲烷能力的广古菌门占据主导地位(57.3%-78.9%),这些产甲烷的广古菌门能够利用有机质降解过程中产生的二氧化碳、小分子有机物等物质,生成甲烷59;广古菌门与泉古菌门多数属于超嗜热菌,能够在极端高温下存活60;盐杆菌门因其能够在高盐度和高pH值的环境中存活,占据了古菌第二优势菌
50、门61;微型菌门是一种嗜热嗜酸古菌,并以酸类物质为底物,参与有机酸的利用过程62.由 图 7(b)可 知,两 种 菌 剂 由 氨 氧 化 古 菌(Nitrososphaeraceae、unclassified_f_ Nitrososphaeraceae)、亚硝化古菌(Candidatus_Nitrososphaera)、硝化古菌(Nitrocosmicus)、产 甲 烷 菌(Woesearchaeales、Rice_Cluster_I)与嗜盐古菌(其余古菌)构成.图 7(c)(f)中,未接种菌剂的 CK 组古菌丰度变化幅度较小,初始期与高温期古菌微生物组成相似.接种菌剂后的 EM、A、A+EM
